北方城市供水水源藻类高发特征及其影响因素探讨
解 岳 ，陈 霄 ，黄廷林 ，阴沛军 ，韩宏大
(1．西安建筑科技大学环境与市政工程学院，陕西西安710055；2．天津自来水集团有限公司，天津300040)
摘要：天津市城市供水水源含藻量变化的季节特征较为明显，高值多出现在水温较高的夏秋季(一般为7～9月)；高藻期原水含藻量呈逐年增加趋势，高藻期持续时间逐年延长；检测分析结果表明：藻类高发期主要以蓝藻为主，占藻类重量的7O％～91% ，优势种为微囊藻属的铜绿微囊藻和水华微囊藻；其藻类高发的影响因素主要为氮、磷、水温和光照．对4种杀藻剂杀藻效果的实验研究和对比结果表明，高锰酸钾更为适宜．
关键词：藻类高发；富营养化；微污染水源水
中图分类号：TU991．2 文献标识码：A 文章编号：1006—7930(2005)02—0184—05
天津市城市供水水源主要来自于桥水库，早在20世纪80年代环保等部门曾对于桥水库的富营养化进行了多方面的调查，判定其水质呈中富营养状态，随着工农业发展特别是乡镇企业的日益增多，于桥水库的污染日趋加重．近几年夏季藻类过度繁殖，最高时达11 725．7万个／L(2000年)．尽管各水厂的出水水质指标均达到或超过国家生活饮用水水质标准(GB5749—85)的要求，但大量藻类的繁殖使水厂的处理负荷和处理难度增大，生产成本提高．本文对2003年西河水源地高藻期藻类进行了监测，在此基础上结合近5年的水源水质资料，对源水藻类高发特征和影响因素进行了分析探讨，对化学杀藻剂的杀藻效果进行了实验研究，以期为源水藻类的控制和水处理过程高效去除藻类提供依据和指导．
1 水源水藻类高发基本特征
1．1 藻类高发时间及含藻量
湖泊、水库等水域中藻类繁殖后，其数量达到或超过某一限值时，便会对水源水质和净水工艺带来影响，这类源水可简称为高藻水．一般资料认为，水中含藻量大于100万个／L的原水，就可以称为高藻水 ．而目前相当部分的水源水在藻类高发期藻类的数量远远超过该限值，往往大于1 000万个／L．1998-2001年天津市芥园水厂水源地的水质检测数据(图1)表明：原水含藻量变化的季节特征较为明显，高值多出现在水温较高的夏秋季．1998年集中于8-9月，这两个月的平均水温为26．6℃ ；1999年集中于7～9月，此时的平均水温为27．5℃ ；2000年集中于6～10月，平均水温为26．3℃；2001年集中于7～11月，平均水温22．8℃．藻类高发持续时间呈逐年延长趋势，1998年与1999年藻类高发持续时间分别为2个月和3个月，而2000年与2001年都增加到5个月．从图1可以看出，高藻期水源水含藻量也呈逐年上升趋势，1998年8～9月份原水含藻量平均值分别为1246.35万个／L和1 028．1万个／L；1999年这两个月份含藻量略有增加，分别为1 952．7万个／L和1 149．7万个／L；2000年和2001年同期含藻量猛增至500O万个／L左右，是1998年的4～5倍，并且2000年出现了11 725．7万个／L的含藻量最大值(图1未标出)．

高藻期持续时间的延长及含藻量的提高，反映出近年水源水质污染在不断加剧，这无疑成为影响水厂处理工艺和供水安全性的主要因素之一．
1．2 藻类高发时的群落组成及优势种群
笔者于2003年对西河水源地表层原水进行了藻类种属鉴别与统计．通过对水样的显微观察鉴定，共观察到浮游藻类6门8纲14目25科46属(见表1)，其中蓝藻门12属，绿藻门21属，硅藻门13属，裸藻门、金藻门和甲藻门出现几率较小且种属较少，均为1属．原水中出现频率较高的蓝藻主要有微囊藻、楔形藻、胶球藻、颤藻、鱼腥藻、平裂藻等，出现频率较高的硅藻有直链藻、小环藻、菱形藻、脆杆藻、桥弯藻、舟形藻等，出现频率较高的绿藻有栅列藻、盘星藻、小球藻、鼓藻等．
表2列举了原水中的藻类种群结构和数量，明显可见，高藻期原水中的藻类以蓝藻为主，所占藻类总数最高和最低比例分别为91% 和70% ，其中的优势种属为微囊藻属，尤其是在10月6日，原水中的蓝藻几乎全部为微囊藻，所占蓝藻比例高达97% ．另外，据显微观察鉴别，优势种属微囊藻属主要为铜绿微囊藻与水华微囊藻，它们皆有伪空泡，能调节藻体的升降，因此能适应藻量大、透明度差的水体而大量繁殖．测定分析结果表明，于桥水库藻类的优势种属蓝藻、硅藻型，高藻期为蓝藻，主要的优势种为微囊藻．这与上世纪8O年代的调查结果基本一致．
研究表明，水体中蓝藻门的微囊藻属等大部分种属能产生藻毒素．藻毒素是有毒藻类的代谢产物，饮用水中藻毒素对人体健康的危害性已成为近期关注的热点．目前天津市尚缺乏水源水中藻毒素含量的监测资料，但考虑到藻类高发期均有微囊藻、鱼腥藻、楔形藻和颤藻等有毒藻类出现，有时微囊藻高达7O% ，因此不排除在个别情况下水中存在藻毒素的可能性．当然，这方面有待进一步的分析测定和实验研究．

1．3 藻类高发时pH值、浊度等水质指标的变化
藻类高发期间，源水水质监测结果与同年其他月份相比，浊度、pH、藻类数量等水质指标随着蓝藻数量的剧增有较大变化．藻类通过光合作用大量繁殖和生长，消耗了水中的CO2，影响了水中的碳酸平衡，导致水体酸度降低，引起pH值上升．以1999年为例，原水pH值在3月份和12月份(低藻期)分别为8．22和8．16，而9月份(高藻期)平均值达到8．93．根据1998～2001年源水水质监测资料，浊度随藻类数量变化较大，低藻期浊度一般低于2O NTU，而藻类高发期水质浑浊，一般为50 NTU左右，有时甚至高达100 NTU 以上．对1998～2001年每月的藻类数量( y 万个／L)与月平均浊度 (x NTU)作相关和回归分析，得出它们间的相关系数r＝0.732 0，回归方程为Y＝138.86x一367.06，经统计检验户p<0．005．说明源水藻类数量与浊度具有较强的相关性．另外，藻类的急剧增殖，对水中有机物等指标的变化也会产生一定影响．
2 环境因素对藻类繁殖的影响
藻类的生长受水中氮、磷、光照强度、温度、水体pH值、浑浊度、溶解氧等多种环境因素的影响，这些因素的共同作用，导致了水体中藻类数量和优势藻中的季节性变化．研究发现，天津市城市供水水源水中高浓度的N、P及较低的N、P比值(N／P一9：1)，28～32℃的水温条件，500～1 000 lx的光照条件以及8～9．5的pH条件，有利于微囊藻的繁殖，是造成藻类高发期以蓝藻(微囊藻)为优势藻种的主要原因．
2．1 氮、磷的影响
微囊藻无固氮能力，水体中高浓度的N和P对藻类高发起着关键作用．一般认为水体中N、P类的浓度分别达到0．2和0．02 mg／L时，藻类就会大量滋生．监测结果表明，天津市源水中总磷、无机氮的浓度一直居高不下，且呈逐年上升趋势，夏季总磷可达0．06～0．07 mg／L，最高可达0．108 mg／L，无机氮可达2．5 mg／L，超过藻类大量繁殖的N、P类浓度限值，为藻类的大量繁殖提供了充足的营养．另外，有研究指出，水中藻毒素主要是由于水源水中含N、P尤其是P引起的．就铜绿微囊藻而言，其毒株的生长较为缓慢，但随氮、磷浓度的增加而加快．可见，控制水体中的氮、磷含量至关重要．
2．2 温度的影响
温度是引起藻类高发及决定藻类高发种类的一个重要素．Kruger和Eloffm研究了温度对微囊藻生长的作用，指出铜绿微囊藻生长的最适温度为28．8～30．5℃ ，最低为10℃，最高为40℃．中国环境科学研究院利用滇池湖水所作的温度对微囊藻生长影响的室内模拟试验结果显示，微囊藻的比增长率在25～30℃时最大，超过35℃ 比增长率急剧下降，表现出较强的高温阻碍．也就是说，中等温度比较适宜微囊藻的生长．天津市的高温期出现在6～9月，水温在22～28℃左右，是适合微囊藻生长和大量繁殖的温度．事实上，该季节也正是天津市城市供水藻类高发季节．
2．3 光照的影响
对微囊藻比增长率与照度关系研究结果表明，微囊藻在光照强度为500～1 000 lx时比增长率能达到最大值．天津市属温带大陆性季风型半湿润气候，光照充足，年日照时数为2 813 h，较高的光照强度主要集中在5～10月份，其中7月份为最高，充足的光照给藻类高发提供了有利条件．
藻类的繁殖跟多种因素有关，除自然因素外，和水体受污染的情况有密切关系，近几年来，天津市城市供水水源藻类高发严重程度逐年加重，其原因和控制方法有待进一步研究．
3 高藻期化学杀藻试验研究与分析比较
针对天津市城市水源的藻类高发问题，对高藻期水源表层水进行了四种杀藻剂—— 硫酸铜、高锰酸钾、次氯酸钠和过氧化氢的化学杀藻现场实验研究．实验期间，原水中的藻类数量为(1 000～4000)万个／L．实验是在5个容积为18 L的聚氯乙烯方形无盖实验槽(有效尺寸200 mm×200 mm×450 mm)中进行的．在4个实验槽中的15 L源水中分别加入不同浓度的杀藻剂(其中一个实验槽内不加杀藻剂作为对照)，置于室外阳光照射处，作用时间24 h，实验结果如表3所示．
由于原水水质和藻类数量变化的随机性，对不同水源化学杀藻效果相差较大．在该实验条件下，通过多次重复实验，四种杀藻剂对藻类的平均去除率依次是：高锰酸钾(适宜投量0．8 mg／L，平均去除率88．8% )>硫酸铜(1．5 mg／L ，71．6 %)>次氯酸钠(3．0 mg／L ，51．7% )> 过氧化氢(4．0mg／I ，35．3% )．四种药剂耗费从低到高依次为：高锰酸钾(0．068元／m3。)>硫酸铜(0．078元／m3。)>过氧化氢(0．200元／m3。)>次氯酸钠(O．300元／m3。)．另外，已有研究结果表明，使用硫酸铜去除微囊藻水华会引起胞外藻毒素-MCLR浓度的提高，高锰酸钾处理蓝藻释放的MCLR相对较少，而且高锰酸钾对细胞外毒素消除效果较好，1 mg／L高锰酸钾接触30 min对MC的去除率可达95 %．因此，对于处理藻类高发期间以有毒蓝藻为优势的天津市城市水源水而言，高锰酸钾是较为适宜的杀藻剂．当然，对于该水源水不同杀藻剂对藻毒素释放的影响还应作进一步的实验研究．

4 结 论
天津市城市供水水源含藻量的季节特征较为明显，高值一般出现在水温较高的夏秋季的7～9月份；高藻期原水含藻量呈逐年增加趋势；高藻期持续时间呈逐年延长趋势．高藻期共检出浮游藻类6门8纲14目25科46属，其中蓝藻门12属，绿藻门21属，硅藻门13属；藻类高发由蓝藻大量生长引起，优势种为微囊藻属的铜绿微囊藻和水华微囊藻．高锰酸钾、硫酸铜、次氯酸钠、过氧化氢四种杀藻剂的杀藻试验结果表明，对于藻类高发期间以有毒蓝藻为优势的天津市水源水，高锰酸钾是较为适宜的杀藻剂．

强化常规处理工艺提高饮用水水质技术研究进展
马军， 刘桂芳， 张建利， 杜玉柱2
(1.哈尔滨工业大学市政环境工程学院，黑龙江哈尔滨150090;2.哈尔滨市供排水集团会司，黑龙江哈尔滨150010)
摘 要 目前我国饮用水源污染日益严重，生活饮用水卫生标准又在逐渐提高，传统水处理工艺难以保证饮用水水质要求.针对这一问题，作者综述了强化常规饮用水处理工艺(强化混凝、沉淀与气浮以及强化过滤等)技术研究动态及应用情况.
关键词 饮用水;常规工艺;强化;混凝;沉淀;气浮;过滤
中图分类号:TU991.2 文献标识码: 文章编号:
1引言
水是人类赖以生存和从事生产不可缺少的资源。随着社会的发展、工业化进程的加速，人类对水质水量的要求也越来越高。然而由于受水土流失、水源污染等因素的影响，地表水成分逐渐趋于复杂，水体中有机成分增多、浓度增大，不但对胶体产生严重保护作用，导致混凝剂药耗增加、水中铝的剩余量增高，而且产生氯化消毒副产物，其中大部分对人体健康具有较大的危害;氮磷营养物质大量排入水体，导致水体富营养化、藻类过量繁殖，产生难闻的嗅味和有害藻毒素;加之致病微生物的存在、管网的二次污染、稳定性铁锰以及重金属问题等都使得给水处理难度增大，现行的常规给水处理工艺，难以很好地解决这些问题。因此，强化水源保护和常规给水处理工艺环节、发展饮用水深度处理技术，以寻求一套经济有效地解决给水处理领域所面临问题的方案势在必行。本文作者结合实验研究工作，仅对强化常规饮用水处理工艺的研究动态作以简要论述。
2 强化混凝技术
混凝是去除胶体物质，强化固液分离的主要手段之一，也是常规给水处理工艺中有机物去除的关键环节，因其操作简便、适应性好、费用低廉，而倍受关注，成为我国各大自来水水厂普遍使用的一种饮用水净化工艺。其去除有机物的机理主要分三个方面:一是带正电的金属离子和带负电的有机物胶体发生电中和而脱稳凝聚;二是金属离子与溶解性有机物分子形成不溶性络合物而沉淀:三是有机物在絮体表面的物理化学吸附。影响混凝效果的因素很多:混凝剂的种类、混凝剂的投加量、原水水质、混凝pH值、碱度、棍凝搅拌程度以及混凝剂与助凝剂的投加顺序等。
由于近年水源受有机物污染严重，有机物对水中胶体产生很强的保护作用，致使常规混凝效果变差。因此，为提高常规混凝效果，在保证浊度去除率的同时提高水中有机物的去除率，强化混凝处理无疑是一个首选办法。
强化混凝就是通过采取一定措施，确定混凝的最佳条件，发挥混凝的最佳效果，尽可能地降低能被混凝阶段去除的成分，特别是有机成分。主要表现为:无机或有机絮凝药剂性能的改善;强化颗粒碰撞、吸附和絮凝设备的研制与改进;絮凝工艺流程的强化，如优化混凝搅拌强度、优化反应时间、确定最佳絮凝pH条件等。Joseph等少从为，强化混凝是去除水中天然有机物比较经济、实用的一种处理工艺.美国工作者认为，强化混凝是达到”饮用水消毒/消毒副产物(D/DBP)标准”第一阶段要求和控制饮用水中天然有机物卿。阅的最佳方法之一;我们近期的实验结果也表明，某些强化混凝技术能有效地去除天然水中的有机物和藻类，并降低水中剩余铝的浓度。我们近年来发展出若干种强化混凝技术，分别针对松花江低温低浊水、不同地区高腐殖酸含量的高色水和高含藻量地表水进行研究，表明可以显著地提高这些难处理地表水的净化效果。中试运行结果表明，某种新型强化馄凝技术可以显著地提高混凝和过滤后水质，混凝剂药耗降低约20-50%。上述研究进展说明强化混凝具有重要深入开发潜力。
强化混凝技术首先要根据水质情况筛选优化确定混凝剂的种类和投量。目前水厂使用的混凝剂大致有三种:铝盐AIⅢ）、铁盐Fe(lll)以及人工合成的有机阳离子聚合混凝剂，一般铝盐和铁盐的混凝效果要优于人工合成的阳离子混凝剂，原因是这两种混凝剂可以按上述的混凝机理与NOM作用，即可以使胶体脱稳沉淀;形成腐殖酸和富里酸铁盐或腐殖酸和富里酸铝盐，这些沉淀物还可以提供多相表面以吸附天然有机物;两种混凝剂的氢氧化物絮体可以网浦一些胶体或溶解性的有机物，而人工合成的有机阳离子聚合混凝剂只能通过电性中和与NOM反应，将其去除，对于铁盐和铝盐而言，前者的混凝效果优于后者，尽管各种混凝剂的混凝效果不同，但对于确定的水质，在原水PH值一定的条件下都会存在一个最佳投量，因此应根据具体水质情况优选混凝剂.并利用混凝尤投加量与利用效率之间存在的关系确定最佳投量。投加一定量的助凝剂会强化混凝剂的混凝效果，黄晓东等人在使用PAC混凝同时在水中投加高分子助凝剂，结果表明有机物去除率提高了约10%.藻类去除率也提高了10%～15%.原水PH值也是影响混凝效果的一个重要因素，通常较低的PH值有利于强化混凝对NOM的去除，Robert等人的研究证明，随着PH值的下降强化混凝对TOC的去除率明显升高， Cil等人的研究表明调节水源水的PH值，达到和同的混凝效果可以使混凝剂投量减少50%以上。但并不是PH值越低越好，通常最佳的PH值范围为5.5～6.5.
此外，在考虑诸多影响因素的同时，制备化学复合药剂强化混凝处理也是一个新的研究方向，我们利用高锰酸盐复合药剂与强化馄凝处理相结合，明显地弧41,去除了地表水中的NOM和藻类物质，并降低了处理水的浊度.
综上所述，强化混凝不但可以提高水中天然有机物质与藻类的去除效率，也可控制抓化消毒幅产物的生成。但同时也存在一些问题，如:混凝剂投量的增加，势必提高污泥的产量，增加原有排泥系统的负担;此外，强化混凝也会因为化学药剂消耗量的增加和最终PH值调节等问题而导致水处理成本的增加。因此要根据实际情况来确定应用强化混凝技术的必要性。
3 强化沉淀与气浮技术
沉淀和气浮作为两种传统的水处理工艺，在给水和污水处理领域一直备受关注。从最早使用的自然沉淀，到混凝沉淀，以至今天的平流沉淀池、斜板沉淀池。沉淀作为一种水处理形式不断发展完善。理想沉淀工艺的净化机理依颗粒在沉淀过程中的相互作用方式不同而异，通常存在自由沉淀、拥挤沉淀、聚集性沉淀和非聚集性沉淀等四种形式，但实际沉淀工艺在运行过程中，山于原水水质的不同，絮凝体颗粒的沉淀是较为复杂的，因此存在着多种沉淀方式。当原水浊度很低时，自由沉淀与非聚集沉淀占主导地位。聚集沉淀占非主导地位，拥挤沉淀则很少发生:当原水浊度很高时，拥挤沉淀与聚集沉淀占主导，非聚集沉淀占非主导地位，自由沉淀则很难发生:当原水浊度为一般情况时，自由沉淀、拥挤沉淀、非聚集与聚集沉淀均不同程度地存在着。
由于近年来水源水质的严重恶化，传统的沉淀处理很难达到理想的出水水质要求.因此各种强化沉淀的措施相继出现，如:优化斜板间距、优化沉淀区流态、优化排泥，采用斜管代替斜板的斜管沉淀、拦截式沉淀等。即便这样对于某些特殊原水，如低温低浊、高藻水，强化沉淀也难以获得良好的处理效果。
与沉淀法不同 ，气浮法净水是向水中通入或使其产生大量微细气泡，粘附于杂质絮凝体颗粒表面，由于絮凝体与气泡的聚集体在水中所受的浮力远远大于重力，故结合体在浮力作用下迅速上升至水面，实现固液分离，达到净水目的。最早的气浮主要应用于矿冶工业中，用于矿物提纯，二十世纪初气浮开始应用
于水处理领域，但发展较慢，直到上个世纪后半叶气浮工艺才得到了迅速的发展。对于气浮工艺的运行机理，考虑气浮颗粒间的相互作用是在絮凝体与气泡之间进行的，由近代絮凝理论可知，其本质依然是一种絮凝作用，颖粒与气泡之间的相互作用有范德华引力、静电作用力、溶剂水化膜及其作用的位阻效应、疏水 作用等。
由气浮和沉淀两种工艺运行情况截然相反可知，气浮工艺对低温低浊、高藻类水质原水具有良好的处理效果。目前针对于气浮也存在许多强化措施，如:优化气浮的接触区和分离区、优化进水和出水、优化各区流态等，此外发展气浮与预氧化结合技术、实现高速气浮与多功能气浮，能够更好地强化气浮处理。但气浮工艺对于高浊度水或水质变化较大的水效果不理想。

沉淀一 气浮固液分离工艺就是针对沉淀和气浮两种处理工艺各自存在的弊端，而提出的一种新工艺，具有气浮与沉淀的双重功能，即在一个构筑物内可以运行沉淀与气浮两种工艺形式。当原水为低温低浊、高藻、高色(腐殖质含量较高)等特殊水质时，可以启动气浮系统设备(空压机与回流水泵等)，向接触区内通入压力溶气水，使其按气浮工艺方式运行，确保对这些特殊水质原水具有良好的处理效果:当原水浊度较高、气浮工艺无法处理时，关闭气浮系统设备，停止向接触室内注入压力溶气水，使其按沉淀方式运行，用沉淀工艺运行以保证处理效果。由于沉淀一气浮固液分离工艺多数是对原有水厂沉淀池工艺的改进，因此多以沉淀为主、气浮为辅，发挥了沉淀和气浮各自的优点。与单一的沉淀、气浮工艺相比.其具有较强的适应性，己在国内许多水厂中得以应用。但目前对其机理和设计思想的探讨研究尚没有深入的报道。由于沉淀和气浮各自的运行机理截然不同，实践表明，这种工艺也存在一些问题，如:运行过程中的“跑矾花”现象，配水不均，排泥效果差以及工艺构造不合理等，因此必须对其机理进行深入的分析研究，以达到最佳的处理效果。
针对我国绝大多数地区饮用水源水质所存在的共同特点，即低温低浊、高藻、高色水以及雨季时受地表径流影响出现的突然高浊或持续高浊现象的原水水质问题，我们对原有的沉淀一气浮处理工艺及其机理进行了系统的研究工作，提出一种新型的气浮一沉淀固液分离处理工艺，此工艺主要是以气浮为主导思想，设计时首先满足气浮工艺的运行条件，在此基础上考虑沉淀工艺的设计要求，来解决原有工艺存在的问题，并获得良好的处理效果。通过与实际工艺系统长期的对比实验研究得出，对于相同或相近的原水水质，新型气浮一沉淀固液分离工艺模型对浊度的平均去除率可提高10-20%:即使对于低温低浊的原水水质，当实际工艺系统经常出现浊度高于原水的情况下，试验权型仍可保证7o-8o%的浊度去除率;而且对水中有机物的去除率也达到了60-80%，可见，新型气浮一沉淀固液分离工艺处理效果要明显优于原有沉
淀一气浮工艺系统。
4 强化过滤技术
混凝和过滤是常规给水处理工艺去除原水中有机污染物的两个主要工序。通常混凝沉淀后的水质与未经处理的原水水质大不相同，混凝沉淀过程去除了大部分天然有机物.与此同时提高了水中溶解性有机物的含量，并使水中残留有少量的混凝剂，出现剩余铝浓度超标问题，可以说过滤是常规挣水系统中控制出水水质的关键工序。目前多数水厂采用廉价的石英砂作为滤料对水进行过滤处理，由于石英砂的净水机理主要是采用机械截留作用，对水中的悬浮物具有比较好的去除效果，而对溶解性污染物，如重金属离子、溶解性有机物等几乎没有去除作用，因此为了改善滤池处理效果，确保供水水质，需要对滤池系统进行强化改进。对于过滤工艺采取的强化措施是多方面的，可以对滤速进行控制、使用新型滤池、采用多层滤料代替单层滤料以及投加助滤剂等等。
由于强化过滤技术的关键是滤料，因此绝大多数工作都是针对强化滤料的特性而展开的，研制优于传统滤料的过滤介质.可以提高出水水质。目前，国内外研制的各种新型滤料都是朝着改善滤料表面特性的方向努力，用物理或化学方法对传统滤料进行改性，改善其表面结构和性能，来提高滤料的截污能力。常用的改性剂多为铝盐、铁盐、锰盐以及这几种金属的氧化物:载体主要采用硅酸盐类矿物，如:石英砂、天然沸石、海泡石、凸凹棒石以及蒙脱石等。
与传统滤料除污染机理不同，改性滤料除能够充分发挥改性后滤料具有的巨大比表面积，除了通过吸附去除水中的离子和杂质之外，最主要的是滤料表面的改性剂可在溶液中水解，在适宜的pH时发生矿物表面轻基化，形成一系列金属氢氧化物以及多轻基金属水合氧化物，表面轻基官能团的存在使之具有强大的亲和力，通过共价键化学吸附、静电吸附和离子交换吸附等作用发挥径基的交换作用，吸附、去除水中_的污染物:此外经基官能团的存在也会使改性池料表面具有较强的催化氧化净水功能，通过氧化作用强化去除水中的污染物。
大量文献表明，改性滤料在与水中各类有机污染物、细菌、藻类及杂质离子接触过程中，表面涂料会产生极强的吸附和氧化净化功能，其不但能净化大分子和胶体有机物，同时还可以大量吸附与氧化水中各种离子(包括重金属离子)和小分子可溶性有机物，从而获得满意的处理效果.我们近些年的实验研究还表明，针对某些水质，在采用改性滤料强化过滤之前，预投加少量的高锰酸盐复合药剂，能够强化改性涟料对有机污染物的去除作用，且去除效率明显高于未投加高锰酸盐的单纯改性滤料过涟，出水中剩余铝的浓度也远低于国家规定的水质标准要求(小于0.2mg/L).
5 展 望
(1) 我国饮用水源污染对给水处理工艺提出严峻挑战，各类污染物的存在使得给水处理难度增大，水质难于保障，因此在相当长时期内，强化受污染水的处理将会是给水处理领域的主要问题。
(2) 目前我国绝大多数给水处理厂仍采用传统的水处理工艺，因此在加强水源保护的同时，开展强化常规水处理工艺环节、增大受污染水处理的研究力度，以经济有效地提高饮用水水质。
(3) 采用多级屏障的思想，在强化水源保护和常规处理工艺的同时，发展饮用水深度处理技术强化水质净化，力求从全过程控制水质.

不同聚合铝对水中有机物的去除研究
石健 ， 王东升
(1．南通大学化学化工学院，江苏南通226007； 2．中国科学院生态环境研究中心环境水化学国家重点实验室，北京100085)
摘要：强化混凝是去除水中消毒副产物的最佳方法之一。文章针对强化混凝技术，从去除水中有机物的角度出发，对不同聚合铝的处理效果进行了研究。结果表明，酸性条件、加大投药量有利于水中TOC及uv254 的去除，且酸性条件更为有利。在pH=6．3，工业PAC投药量为1．5xl0–4mol(有效铝)时去除效果最佳，水中总有机碳(TOC)及紫外吸光度(uv254 )的去除率分别可达到46％及57％，实验室制备的聚合铝碱化度越高越有利于水中有机物的去除。
关键词：强化混凝； 聚合铝； 水中有机物(TOC)； 总有机碳(TOC)； 紫外吸光度(uv254 )
中图分类号：X703 文献标志码：A 文章编号：1003—6504(2008)12—0128—04
饮用水的氯化消毒就已成为杀灭源水中有害细菌与病毒，洁净水质的主要手段。但对即使未受污染的水，氯气仍能与水中的天然有机物(N0M)反应，生成多卤化副产物。这些消毒副产物(DBPs)中有许多已被确认为对人类有致癌作用。最近美国环保局
(USEPA)颁布施行了消毒／消毒副产物条例(D／DBPRule)。该条例规定在第一实施阶段饮用水中总三卤甲烷(THMs)最大含量(MCL)值为0．080mg／L，卤乙酸(HAAs)的MCL值为0．060mg／L，溴酸盐(BrO3 一)的MCL值为0．010mg／L。在第二实施阶段几种DBP的MCL值还会降低。控制卤代DBPs形成的措施包括：(1)源控制；(2)采用其它氧化和消毒剂；(3)去除前质，对此美国环保局推荐了几种工艺，主要有三种，即：强化混凝法(enhanced coagulation)、粒状活性炭吸附法(GAC absorption)和膜滤法(Membrane filtration)。美国的法规协调咨询委员会最近要求USEPA把强化混凝法列为在D／DBP条例第一实施阶段控制NOM的最佳方法 。
混凝剂是混凝技术的核心部分，一直成为人们关注的重点。由于强化混凝技术主要借助于调节水中pH值及增加投药量而达到去除DBPs前质的目的 ，而过量的 昆凝剂必然引起处理费用和污泥量的增加 ，因此对合适的安全可靠的混凝剂的投加量和适当pH值的研究可为生产实践提供理论依据，具有重要的现实意义。
1 实验准备
1．1 主要仪器和试剂
(1)pHS一3C型精密pH计、BDC1850型搅拌器(加拿大Caframo)、Model 2100N IS型浊度仪(美国HACH)、六联定时变速搅拌器，Zeta电位仪Zetasizer2000，英国Malvern公司。T0cphoenix800O、紫外分光光度仪、激光粒度分析仪Bottle samplerVersaCount。
(2)工业PAC，试验室制备的B值为0、2．0、2．5的聚合氯化铝，用Ferron法测得它们Ala 、Alb、Alc 的含量如表l所示。

(3)其它试剂均为A•R级。
1．2 絮凝实验
采用改进的烧杯实验方法，在JTY型混凝实验搅拌仪(北京岱远测控技术开发中心)上进行。实验过程中，取800mL原水水样于lO00mL烧杯中，快速搅拌下加人一定量的HC1或NaOH调节pH值至7．8。加入混凝剂后，先快速搅拌2min，搅拌速率160r／min(1min时取样测zeta电位)，然后慢速搅拌8min(搅拌速率40r／min)。静置沉降10min，取上清液测余浊RT(21OON Turbidimeter，美国HACH公司)，TOC、uV254。
2 实验结果及讨论
2．1 原水水质
实验水样取自2003年l0月的某水库水原水。原水的水温l8℃，pH=8．3，TOC为2．9102mg／L，uV254为0．1986cm-1 ，NTU为4．6，UV254／TOC=0．06824。原水经粒度仪分析，其颗粒粒度分布的百分数如图l所示。

由图l可知该水原水中颗粒物主要由<2um的颗粒物所组成，而>30um以上的大颗粒物质极少。
2．2 浊度去除结果及讨论
混凝剂对水中颗粒物的去除主要和其与水中胶体物质的反应机理有关。铝盐混凝剂在净水过程中的作用实际上是水解反应，吸附过程和流动流体湍流三种动力学的综合作用结果，这些作用的历程都是在微秒、数秒内进行的。由于水解反应比吸附和颗粒碰撞过程要更快些，一般认为混凝剂的水解及形态转化领先于在颗粒物上的吸附。其作用机理有两种：(1)电中和凝聚及吸附架桥；(2)凝胶絮团粘结卷扫；这两种作用何种为主将取决于水质、pH值、颗粒物浓度及水流扰动强度等条件。根据铝盐水解形态的不同，可用Felon比色法将水解铝形态划分成Ala ，Alb ，Alc ，其中A1b 又主要以Al13 形态存在。Al13具有相对的形态稳定性，且具有最强的电中和能力，投入处理水中后，吸附在颗粒物表面，发挥其电中和及架桥粘结 作用，已被公认为混凝中的最佳形态。由于不同B 值的实验室制备的PAC及工业PAC中所含的Al13的含量不同，故其在混凝除浊过程中的作用也是不同的。原水在经投药混凝后的余浊曲线如图2所示。

从图2中可以看到，弱酸性条件相对来说比弱碱性条件更有利于混凝反应，对该原水来说，最佳投药量集中于6xl0-5mol(有效铝)，对B=2．0、2．5的实验室制备的聚合铝来说，在投药量为3xlO–5mol(有效铝)即可得到0．6NTU以下的浊度，而工业PAC与B=0的实验室制备的聚合铝的投药量及浊度去除效果大致相当，均要达到6xl0-5mol(有效铝)才能收到令人满意的效果。
分析其原因，传统铝盐混凝剂如氯化铝(B=0)，由于水解反应比吸附和颗粒碰撞过程要更快些，一般认为混凝剂的水解及形态转化领先于在颗粒物上的吸附。Al13 在一般水质条件下只能少量生成。因此传统混凝剂的主要作用形态应是自发水解产物即初聚物，低聚物和凝胶沉淀物。故混凝效果不佳。聚合铝实际上是铝水解一聚合一沉淀反应过程中的动力学中间产物，其化学形态属于多核羟基络合物，其中铝主要以Al13形态存在，如表l所示，工业PAC及实验室制备的B=2．0、B=2．5的聚合铝中Alb含量分别为37．90％、76．60％、68．08％，因此在混凝中可以发挥优于传统铝盐的混凝效果，同时由于B=2．0、B=2．5中的Alb 含量高于工业PAC，在相同的初始浓度条件下，铝盐在水中颗粒表面的吸附将随B 值的增大，而高分子量的聚合铝化合态更强烈地趋向于吸附在固相颗粒表面上。因此效果为四种混凝剂中最好。
从图2中还可以看出浊度曲线总体趋势是随投药量的增加平缓的下降，并未出现折点，这是因为实验所用原水的浊度仅为4．6，水中颗粒物较低的原因所造成的。
2．3 TOC去除结果及讨论
TOC代表水中有机物的总量，水样中的TOC的分子量和分子大小性能分布是内部结构的表征，TOC中弱极性或无极性的有机物部分，混凝处理不如对极性有机物的效果好。
就本次实验的结果来看，混凝后TOC指标有明显下降，混凝对水中的有机物的去除效率是比较高的，最高可达53．24％。具体对TOC的去除情况如图3所示。

从图3中看出：(1)随投药量的增加，TOC的去除量也逐渐增加，但在图中并未出现明显的折点，这是由于原水中的TOC含量不高，仅为3．1012，故TOC的去除曲线显得相对平缓，也有可能是水中的富敏酸含量较低的缘故，但总体的趋势还是下降，也就是说投药量的增加有助于TOC的去除。(2)pH=6．3时TOC的去除效果优于这H=7．8时TOC的去除效果。也就是说酸性条件有利于TOC的去除。在酸性条件下TOC的平均去除率为39．36％，而在弱碱性条件下的平均去除率为31．62％。究其原因这是由于在低pH高混凝剂用量的条件下，混凝剂可以形成大量金属氢氧化物，改善混凝剂水解产物的形态。使水解产物的正电荷密度上升，同时低pH条件会影响有机物离解度和改变水中有机物存在形态，有机物质子化程度提高，电荷密度降低，进而降低其溶解度及亲水性，成为较易被吸附的形态，吸着到大量存在的金属氢氧化物颗粒上共沉淀这样可以提高水中溶解态有机物的去除率，进而提高水中有机物总的去除率。(3)总体说来B=2．5的优于B=0，略优于B=2．0，但PAC情况复杂，在这pH=6．3时表现出极佳的去除效果(平均去除率可达44．7％)，这可能是因为与实验室制备的高Al13含量的聚合铝相比，工业PAC的三种形态分布相对来说比较均匀，三种形态的协同作用加强了对水的处理效果，这在混凝过程中有利于形成金属氢氧化物，从而增加对水中NOM物质的吸附，达到有效去除的结果。
2．4 UV254浊度去除结果及讨论
uV254 大多代表腐殖类的有机物；这类有机物特点是含有羧酸基和羟基等的带负电性官能团，因此，混凝去除此类有机物特别有效。原水在经投药混凝后的uV254曲线如图4所示。

由图4可知：(1)随投药量的增加，uV254的去除效果也逐渐增加。 (2)在pH=6．3时uV254的去除效果优于在pH=7．8时的效果，在弱酸条件下uV254的去除明显的低于弱碱性条件，这一方面是由于在弱酸性条件下有利于铝盐的水解，是最佳的混凝体系，故有利于混凝对水中有机物的混凝去除，有利于uv254 值的降低。(3)总的说来B=2．5时的效果优于B=2．0时的效果，略优于B=2．0(pH=7．8)，或大致相当(pH=6．3)，但对PAC却表现出优于实验室所制备的聚合铝的效能。因为水体颗粒物如粘土矿物和腐殖质类等大多含有大量一OH基团羟基，聚合铝中的主要组分如Al13是一OH基不饱和化合态，它们在界面上的吸附实际上是一OH基的配位和互补。随后，也可发生与溶液中的OH相互作用的水解过程。结果在界面上将生成氢氧化铝凝胶沉淀物，进一步发挥粘结团聚作用。铝盐水解的不同形态的共存则有利于在颗粒物表面协同作用，形成表面静电簇导致颗粒聚集，从而增加混凝效果。而实验室制备的聚合铝由于形态较为均一，产生对有机物质具有吸附作用的水解产物有限，故效果稍差。
2．5 UV254 与TOC比值的变化及讨论
uV254／TOC的比值是衡量水中有机物芳香构造化程度的一个指标，反映处理工艺出水的单位有机物中吸收紫外线的芳香族有机物的比例情况，一般来说混凝法倾向于优先去除水中吸收紫外线的有机物，但对水中亲水性的、小分子的、非腐殖质部分的有机物去除效率不高。实验中uV254 ／TOC大体在0．06～ 0．075之间，与原水相比较，出水中有机物芳香构造化程度发生了变化，见图5。
从图5中可以发现，在pH值=7．8时的比值明显低于原水(0．06824)，而pH=6．3时的比值则普遍高于原水，在pH值=7．8时的比值明显低于pH=6．3时的比

值，且随着投药量的增加，比值也是不断增加的。这说明经混凝处理后的出水中的芳香烃与原水相比较有了变化，究其原因来说，由于水中吸收紫外线的有机物易于被混凝沉淀而得到去除，因此体系只要出现混凝，该类有机物质就能得到良好的去除，而随投加量及降低pH值去除量的增加不大。而水中除吸收紫外线的有机物以外的有机质为难去除物质，酸性条件及增加投药量对去除此类物质影响明显，从而使得在酸性条件及大投药量的条件下TOC的去除逐渐增加，且去除效果高于对uV254的去除，因此表现为比值的增加，即在酸性条件下及高投药量的比值均要高于弱碱性条件及小投药量。
3 结论
(1)酸性条件更有利于TOC及uv254的去除，且uV254 为优先去除物质。
(2)增加投药量对TOC及uV搿的去除有利，但相比较而言，随投药量的增加，TOC的去除增加量显然要大于uV254的去除量的增加。
(3)铝盐的聚合形态有利于水中有机物的去除，B值越高，越有利于浊度及有机物的去除，且在酸性条件下不同形态的均匀分布更有利于有机物的去除。

:time: :call: 大家相互学习讨论！

冬季水库水的自来水净化处理试验
柳志刚 毕灿华 姚学俊
( 广州市荔湾区环境监测站，广州510380； 广州市花都区自来水公司，广州510800)
摘要冬季水库水温9～20℃ ，浑浊度在3～15 NTU之间，阳光充足时，藻类较多，投加聚合氯化铝净化处理由于矾花轻
而小，在沉淀池易出现“反池”现象，水质浑浊度指标难以保证。通过加入黄泥粉和少量高锰酸钾，使矾花结大加重，可以克服“反池”现象，达到较好的沉淀净化效果。
关键词 低温低浊 水处理 黄泥粉 高锰酸钾
广州市北部某自来水厂以水库水为原水。该水厂的供水设计能力为40 000 m3／d，工艺流程为：一级泵站(投加聚合氯化铝、高锰酸钾、氯气)一环形反应池一斜管沉淀池一虹吸滤池一清水池(二次加氯)一二级泵站。冬天该水库水温在9～2O ℃范围，浑浊度在3～15 NTU之间，阳光充足时，藻类生长迅速，藻类细胞数达到8．5×106 个/L，水中泥量较少，不能有效形成矾花中心；投加净水剂聚合氯化铝后，矾花轻而小，沉淀池容易出现“反池”现象，大量絮状矾花流入滤池，加重滤池的负担，反冲洗频率由原来的8～10 h调整为2—3 h，浪费大量水和加大能耗，日供水量下降到15 000～20 000 m3／d。投加黄泥粉处理低温低浊原水的方法已有人采用，但未见有系统报道。
笔者在实验室试验结果的基础上，通过投加黄泥粉／助凝剂／高锰酸钾的方法，使钒花结大加重，提高供水能力，比单一投加黄泥粉效果更为显著。水厂冬季实际生产试运行结果显示，投加黄泥粉／助凝剂／高锰酸钾可有效克服“反池”现象，提高供水能力，保证出厂水浑浊度低于《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006)的限值1．0 NTU。
1 实验室试验部分
1．1 仪器设备
ZR4—6混凝试验搅拌机、容量瓶、移液管等。
1．2 试验方法
取1 L水库水加入净水剂、助凝剂进行混凝试验，沉降后取上清液检测水质。混凝试验搅拌参数为8O r／min，运行2min。
1．3 试验结果
1．3．1 聚合氯化铝投加量对浑浊度的影响
试验原水水温14℃、pH值7．0。试验结果表明，随着聚合氯化铝投加量的增加出水浑浊度显著下降(见表1)。然而，单一投加聚合氯化铝所形成的沉淀矾花结体较小而且轻浮，沉降速度较慢，效果较差。虽然随着聚合氯化铝投加量的增大，矾花结体会相应增大一些，但大量投加聚合氯化铝会增加出水铝的含量，容易出现新的问题。聚合氯化铝投加量定为30 mg／L。

1．3．2 投加聚合氯化铝／黄坭粉沉降试验
试验原水水温14 ℃、浑浊度12．1 NTU、pH值7．0。取山上黄坭，除去砂石，干燥后称重配成一定浓度的泥水。以不同量加入，按混凝试验参数进行试验，结果见表2。
随着坭粉加入量逐步加大，矾花明显结大，下沉速度加快，当黄泥粉加到100 mg／L时，水样有微红

色，使浊度读数反而加大。考虑到黄坭粉如果加入太多会使聚合氯化铝用量加大，而且加入量太大在生产实际中是不可行的，黄坭粉加入量定为50 mg／L。
1．3．3 加入其他助凝剂混凝沉降试验
试验原水水温22．5 ℃、浑浊度5．62 NTU、pH值7．0，聚合氯化铝投加量为30 mg／L，黄泥粉加入量50 mg／L，高锰酸钾加入量0．4 mg／L(经验数据)，聚丙烯酰胺加入量0．05 mL／L(经验数据)。聚合氯化铝与泥粉合用，混凝效果有所改善，但仍然不够理想，尝试加入助凝剂高锰酸钾、聚丙烯酰胺试验其混凝效果的改善情况，结果见表3。
从现象观察，“聚合氯化铝+黄泥粉+聚丙烯酰胺”不及“聚合氯化铝+黄坭粉+高锰酸钾”沉降快速，但从混凝沉降后的浑浊度看前者却好一些。考虑到聚丙烯酰胺有毒，而且水厂现有投加高锰酸钾的设备，决定采用“聚合氯化铝+黄泥粉+高锰酸钾”方案。
1．3．4 pH值对混凝效果的影响
试验原水水温15℃ 、浑浊度6．82 NTU、pH值7．0。调节原水不同pH值，加入30 mg／L聚合氯化铝，50 mg／L黄泥粉，0-3 mg／L高锰酸钾，沉降试验结果见表4。

加混凝剂处理后水的pH值变化不大，在原水pH值为7．0的情况下，可以不加碱处理。
1．3．5 混凝剂、助凝剂、黄泥粉的加人顺序试验
聚合氯化铝加入量30 mg／L，黄泥粉加入量50 mg／L。高锰酸钾加入量0．4 mg／L，按先后次序加入，先加入的搅拌1 min后再加入其他，结果见表’5

从现象和数据看，1、4号效果较好，考虑水厂实际情况，采用高锰酸钾、聚合氯化铝、黄泥粉一起加入的方案。
1．3．6 黄泥粉质量检测
附近地区采到的山泥有偏黄和偏红2种，经检测都含有铝和铁，其中黄泥含铝、铁较高，经室内和现场试验都证实黄坭的助凝效果较红坭好，有害金属都没有检出(见表6)。
1．4 实验室试验小结
对于原水为低温低浊藻类较多的水库水，为了保证水厂的供水量和水质，试验证明，可以通过加入约50 mg／L的黄泥和0．2—0．4 mg／L的高锰酸钾作为助凝剂，使矾花增大，沉降速度加快，藻类也在混凝

中形成矾花沉降下来，达到预期的目的。
试验延续了1个多月，所以每次试验所用的水样理化性质都有些不同，但原水水质对于水厂生产的影响是季节性的，室内试验提供了处理的方法，实际生产中要根据当天的水质情况决定投加量。
2 水厂生产试验
水厂生产现场试验3 d。试验过程如下：
1)开始以2000m3／h抽水生产，只加人聚合氯化铝混凝剂，在沉淀池马上出现“反池”现象，大量矾花不能在沉淀池沉淀下来，直接流到滤池。
2)此时按一定比例定量把溶解好的黄泥浆和高锰酸钾从少到多慢慢加入到混合池，并调节聚合氯化铝的加入量。随着黄坭浆加人量增加，在环流反应池明显观察到矾花变大，沉淀池上方的矾花逐步减少至基本消失，此时保持整个水处理过程稳定。
3)测得待滤水浑浊度平均值1．56 NTU，滤后水(相当于出厂水)浑浊度平均值0．40 NTU，余氯1．86 mg／L。净水剂投加量为：聚合氯化铝约20 mg／L，黄泥粉约70 mg／L，高锰酸钾0．2 mg／L。连续3 d同时检测原水和出厂水的锰含量，原水锰含量0．06～0．09 mg／L，出厂水锰含量<0．05 mg／L。
因为加入高锰酸钾量很少，不会影响水质。表7是2007年12月试验时和常规生产时的水质检测数据。
3 结果讨论
生产试验的数据与实验室做出的数据比较，聚合氯化铝的加入量减少而黄坭粉的加入量增加，但两者比较接近。如果在稳定生产过程中，不一定
要求做到最好混凝沉降状态都可达到出厂水浑浊度达标的目的，可以适当减少黄泥粉的加入量，或是适当加大聚合氯化铝的量，都可以达到较好的净水效果。
冬季阳光充足，藻类大量繁殖也是造成“反池”的原因，藻类较轻，难于沉降。通过加入黄泥粉和高锰酸钾使矾花结大，高锰酸钾有杀死藻类的作用，使沉降效果显著。
从水质检测报告上看常规工艺和“试验工艺”对水质影响不大，但“试验工艺”可以克服“反池”现象，保证水厂正常运行。
4 结论
通过实验室和现场生产试验，对于冬季低浊藻类较多的水库水，加入20～30 mg／L聚合氯化铝，50 ～70 mg／L黄泥粉和0．2～0．4 mg／L的高锰酸钾作为助凝剂，可以克服“反池”现象，达到降低电耗，节约洗池水，提高供水能力，保证出厂水水质指标浑浊度达到《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006)1．0 NTU以下的目的。投加黄泥粉和高锰酸钾工艺操作简单，不需要特殊设备，黄坭粉易取无害，价钱低廉。高锰酸钾加入量很少，这是自来水厂处理特殊水源水质行之有效的方法。目前该水厂已增加黄泥设施，并应用在净水生产中，取得良好的效果。

强化混凝与优化混凝：必要性、研究进展和发展方向
王东升 ，刘海龙，晏明全，余剑锋，汤鸿霄
中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室，北京100085
收稿日期：2005．12．31 修回日期：2006-02—17 录用日期：2006-02-22
摘要：混凝是一个恒久的话题，一个引人入胜的课题，一个亟待解决的难题．水质的急剧恶化与科学技术的13趋发展，对混凝研究提出了严峻的挑战，而同时也给研究以一定的发展机遇．在简略地回顾混凝研究历史的基础上，对水体颗粒物、无机高分子絮凝剂、混凝作用机理以及混凝工艺研究的进展进行了概括性介绍．重点论述了强化混凝／优化混凝的必要性与目标．并进一步对若干主要研究进展与发展方向加以评述．
关键词：强化混凝；优化混凝；混凝机理；水质；水体有机物；消毒副产物
文章编号：0253．2468(2006)04-0544-08 中图分类号：X-1 文献标识码：A
混凝现象是自然界与人工强化水处理体系中普遍存在的现象之一．在天然水体中，混凝过程是水质转化十分显著的影响因素，对水体颗粒物及有害／有毒物质的迁移、转化与归宿起着十分重要的作用(Tang et a1．，1999a)．作为水与废水处理的重要方法之一，混凝技术得以广泛地应用于各种水处理工艺流程之中，决定着后续流程的运行工况，以及最终出水质量与成本费用．因而成为环境工程的重要科技研究开发领域，在我国水处理高新技术的发展中占有重要地位(Tang，1999b)．与此同时，随着人类生存环境的恶化，水资源问题成为我国21世纪国民经济发展中仅次于人口的第二大困扰难题(Wang，1999)．在水资源问题互为因果、辩证相关的水量与水质两方面中，由于水环境污染的加剧水质问题尤显突出和严峻．混凝技术作为其中得到广泛应用的重要水处理方法，在净化提高水质从而增加有效水量中起着关键作用，成为解决整个水资源问题中的十分重要的环节之一．
随着环境污染问题日趋严重以及水质标准越来越严格化，常规混凝技术显然已经不能满足人们对水质安全的要求．尤其由于工农业生产的高速发展，而环保力度普遍不足，水安全问题在近年来陡显突出．保护水源，发展、完善水安全保障技术显得十分迫切．而强化混凝与优化混凝在现有的水处理工艺设施基础上进行改进与提高的同时，兼顾前后续工艺流程的运行工况使水与废水达到深度处理的效果．因此很有必要对其发展概况以及重点研究方向加以分析探讨．并进一步促进完善我国的水处理工艺技术，推动我国水工业的发展．
1 强化混凝／优化混凝的提出(Proposal of enhancedc0agu1ati0n／0ptimized coagulation)
1．1 混凝研究概况
混凝过程的研究贯穿于胶体与界面科学、水质科学的历史发展进程之中．对于胶体稳定与解稳的研究构成胶体科学领域的一个重要内容，连同胶体自身性质的研究一起成为胶体科学发展的两大支柱．到了20世纪60年代，相继发表的“混凝化学观”与“混凝计量学”成为混凝研究发展过程中的里程碑(Stumm et a1．，1962；Stumm et a1．，1986)，与此同时一些学者也发表了重要论文(Tang，1965；Hahn et a1．，1968；Ives，1978；Dobias，1994)，例如我国学者提出的混凝胶体化学观及絮凝形态学．而流体力学观、物理观及溶液化学作用的研究进一步深化了对混凝作用机理的认识．由Ives集合众多学者编辑的“絮凝的科学基础”的发表(Ives，1978)，奠定了混凝研究作为一门独立研究学科的基础．把
混凝技术的理论深度与应用广度推向了新的阶段．
另外国内外发表了大量的文献与专著，其代表性的有“论水的混凝”、“凝聚与絮凝”等等(Babinrof，1979； Ma et a1．，1988； Chang et a1．，1991； Fan，1992；Yao，1992)．而以混凝研究为专题的讨论会得到不断的举行，并在世界范围建立了学术网络，使混凝研究成为环境科学与技术中十分活跃的研究领域(Particle separation specialist groups，2005；Particle separation specialist groups， 2003； Particleseparation specialist groups，2000)．随着环境污染的日益严重，水质问题越来越引起人们的关注．对于水体颗粒物的形态和功能的研究成为近代环境水化学的主导内容，其研究的日渐深入成为环境水化学向水质学过渡的一个重要推动因素．在水体中，颗粒物与各种污染物发生多种溶液的或界面的反应，连同其自身的相互作用，很大程度地转化甚至决定着水质．研究水体颗粒物的稳定与失稳聚集过程的作用机理与定量规律也因此成为近年来水化学中最活跃的研究领域．
近几十年来，混凝技术领域研究在各方面均取得了较大的成果，呈现出十分活跃的发展趋势，并面临着突破性进展的前沿．其主要研究内容可以粗略地归纳为3个方面，即混凝化学(原水水质化学、混凝剂化学、混凝过程化学)、混凝物理(混凝动力学与形态学)与混凝工艺学(包括混凝反应器与混凝过程监控技术)．混凝化学研究所取得的成果使人们得以从分子水平探讨混凝过程及混凝剂自身化学形态(包括溶液化学、颗粒与表面形态)的分布与转化规律，推动了混凝剂的分子设计、科学选择及混凝工艺方案的优化设计．而混凝物理的研究使人们对不同碰撞聚集作用机制下如布朗运动、流体剪切、差速沉降等颗粒物之间的动力学反应过程有了更为深刻的认识，提供了混凝反应器及最优与强化混凝工艺设计基础．由于各种监测技术的发明与应用，使得混凝过程得到有效的监控并趋向自动化发展．在此基础上，对投药监控的研究提出了若干定量计算模式并应用于工程实践，推动着混凝理论研究的发展．然而，虽然对于混凝过程中的各种影响因素渐渐得到明确，综合性的实验研究仍然十分缺乏，制约着人们对混凝过程本质性的认识．对于一既定体系(一定的水源及处理设施与选定的混凝剂)以定量计算来描述整体工艺流程，仍然是该领域研究人员所为之努力追求与奋斗的目标．随着水环境污染的日益严重，水质标准日趋严格化，以及对水处理工艺自动化与降低成本费用的迫切要求，深入研究混凝过程本质，定量描述其絮体的形成、结构、行为与性能以及诸影响作用关系，对混凝工艺过程的调控与实施，具有重要的理论价值与广泛的应用前景，成为当前环境科学与水工业的前沿热点问题．
1．2 强化混凝与优化混凝的概念与定义
有关凝聚、絮凝的概念已有较多的论述，鉴于混凝现象的复杂性乃至混杂性，一直对其缺乏科学的定义(Wang，1999)．一方面，沿袭着传统的观点如凝聚(Coagulation)与絮凝(Flocculation)的概念，以及在水处理界中所用以分指整个处理过程中的两个较为明显的步骤，虽然也常常不加区分以同义词看待或以混凝概之；另一方面，针对一些特殊的过程或为了强调某些具体特征，出现了一些新概念且得到不断地修正．这从某种角度上反映了混凝理论的进展与存在的不足，因此在这里作下述的限定：混凝(Coagulation／Coagulation—flocculation)是指对混和、凝聚、絮凝的总括，具有广义与狭义的双重性．广义而言，混凝泛指自然界与人工强化条件下所有分散体系(水与非水或混合体系)中颗粒物失稳聚集生长分离的过程．而狭义上指水分散体系中颗粒物在各种物理化学流体作用下所导致的聚集生长过程，这也是本文将着重讨论的范畴．引发混凝过程的化学药剂概称为混凝剂，涵盖了所有无机型、有机型、混合型、复合型、天然型乃至助凝剂在内的或低分子凝聚剂或高分子絮凝剂．目前，有关纳米颗粒物的形成与聚集过程的研究进一步丰富了混凝的内涵，必将增进对混凝机理的深入认识．而强化混凝的概念由来已久，早在美国AWWA会刊(1965)的一篇论文中有所论述．而美国水工协会在20世纪90年代提出的强化混凝是指水处理常规混凝处理过程中，在保证浊度去除效果的前提下，通过提高混凝剂的投加量来实现提高有机物(相应的也即消毒副产物／Disinfection By-products／DBP前驱物)去除率的工艺过程(Edzwald et a1．，1999)．这一强化混凝的概念也即基于混凝剂投加量的提高或反应pH条件控制的混凝过程．优化混凝则是在强化混凝的基础上提出来的，是具有多重目标的混凝过程(Edzwald et a1．，1998)，包括最大化去除颗粒物和浊度；最大化去除TOC和DBP前驱物；减小残余混凝剂的含量；减少污泥产量；最小化生产成本．
从工艺研究的角度而言，强化混凝侧重于在现有水处理工艺设施上的改进与提高也即强化，可以并需要通过对混凝剂的筛选优化、混凝剂剂量与混凝反应过程以及反应pH条件的控制强化来实现．而结合前处理如预氯化、预氧化等，以及后续处理过程如强化过滤、深度处理等系统性的结合，则属于优化混凝的范畴．优化混凝是一个总体综合、系统化的过程．然而从水处理的实际过程来看，两者并不能截然区分．往往是“强化中的优化，优化中的强化”．强化混凝需要通过混凝剂、混凝反应条件与反应过程的控制强化来实现的同时，必须兼顾前、后续流程的运行工况(而非简单的虽然是其中最重要的—— 基于混凝剂投加量的提高或反应pH条件控制)，才能达到真正强化也即优化的目的．
1．3 消毒剂／消毒副产物法规和应用
天然有机物(NOM)在水体中广泛存在．不仅于天然水体，而且在水处理终端的出水中也无法彻底去除．由于有机物的存在不仅造成色、嗅、味等方面严重影响水质，促进或复杂化水体中污染物的迁移．而且在水处理工艺中增大药剂的消耗，更重要的是在氯化消毒过程中生成的消毒副产物(DBP)如THMs、HAAs等会对人体健康造成不利的影响，这已在近年来的研究中得到证实，并且逐步明确和强化．
随着人们对水体中的有机物和DBP重视程度的不断提高，1986年美国安全饮用水法案(SafeDrinking Water Act(SDWA))要求美国环保局(EPA)制定相关污染物的最高污染物浓度水平(MCL)和消毒剂／消毒副产物法规(Disinfectants／Disinfection By-products Rule)(USEPA，1 999)．1992— 1993年后，美国EPA提出3项法规：第一阶段消毒副产物法规(the Stage 1 DBPR)、过渡阶段强化地表水处理法规(the Interim Enhanced Surface WaterTreatment Rule，IESWTR)以及信息收集法规(theInformation Collection Rule，ICR)(USEPA，1999)．根据信息收集法规收集的有关消毒副产物、前驱物等数据以及处理系统的研究、健康效应研究及其他相关调查研究将被用于制定和发展第二阶段消毒副产物法规(the Stage 2 DBPR)和长期强化地表

水处理法规(the Long Term 2 Enhanced Surface WaterTreatment Rule，LT2ESWTR)．
1996年颁布了消毒副产物规则(第一阶段)，制定了相关污染物的最高污染物浓度水平(MCL)和消毒剂／消毒副产物规则．要求到1998年6月前，美国的水处理厂必须在相应条件下达到相应的TOC
去除率(Edzwald et a1．，1998；Edzwald et a1．，1999；USEPA，1999)．
表1～表3中列出美国环保局所制订的相关污染物、消毒副产物最高水平目标，以及消毒副产物前驱物处理的基本要求，规则包括Step 1(第一阶段)和Step2(第二阶段)两种情况．如果有些水体在处理后无法达到强化混凝第一步的要求，则必须执行强化混凝第二步的程序．不另外加酸调节pH值，以10 mg•L 为单位(以铝计)增加混凝剂的投量，测定TOC的去除率．如果在增加10 mg•L 所带来的TOC的去除率增量小于0．3 mg•L 或者pH值已经达到表3中所示的pH值时，被认为已经达到递减收敛点，并以此时的TOC去除率作为应该达到的最低要求．
为了去除DBP，应尽量降低水体中天然有机物尤其是DBP前驱物．通过研究，将TOC的去除作为去除DBP前驱物的主要替代指标．为了达到上述目标，制水企业可以采取多种方法，而并非必须采取强化混凝．如有些水体或原水水质经过常规处理或常规混凝已经达到上述要求，或者有些水体中的TOC指标经过活性炭吸附处理已经达到规定的要求，则没有必要进行强化混凝．通过对混凝过程的研究发现，在适当的温度和pH值条件下，在一定范围内，随着混凝剂投量的增加，有机物的去除率随之提高，而出水浊度并不至变差．这在一定条件下，不仅技术上可行而且经济上也是可行的，相较那些复杂而且昂贵的设备改造、工艺改进方案，强化混凝被认为是处理DBP前驱物的最可行技术(BAT，Best Available Technology)，因此被提到常规工艺的改进中来(USEPA，1999)

2 研究进展(Research advances)
2．1 水体颗粒物、溶解性有机物分析与表征在天然水体与人工强化水处理体系中，存在着形形色色、纷繁复杂的颗粒物．它们或分散悬浮，或聚集沉降成为水底沉积物，并在一定条件下可以重新悬浮、迁移转化．水体颗粒物作为现代水质科学的重要研究对象，具有十分广泛的概念范畴，包含有十分丰富的含义内容．诸如包括高分子物质、胶体、悬浮颗粒以及有生命的细菌、藻类、原生动物等有机、无机乃至生物物质，或天然形成、或人为污染
并伴随着复杂的水质转化过程．因此，水体颗粒物作为一类广义颗粒物，实际上包括了粒度大于1nm的所有微粒实体，其上限可以达到数十至上百(m．这种考虑是从对环境水质的影响作用出发的．颗粒物群体具有十分广阔的微界面．其自身既可成为污染物，而更重要的是与微污染物相互作用成为其载体，在很大程度上决定着微污染物在环境中的迁移转化与循环归宿．颗粒物群体与水溶液构成了微界面体系，进行着各种生物物理化学反应及迁移转化过程．而水处理技术中许多单元操作都是利用这些微界面过程加以人工强化进行水质净化．
近几十年来，对于颗粒物和界面过程进行了较为广泛的研究．在水体颗粒物的分析检测技术、界面反应特征、水质转化过程以及水处理工艺中应用或去除颗粒物的高新技术等方面均有着较大的进展．尤其是表面络合理论的兴起及广泛应用后，颗粒物及其界面过程的理论研究逐步向深化发展，并且着重于动力学规律的探索．先后发表了多本专集与论著，具有代表性的如《Aquatic Surface Chemistry(水体界面化学)》、《Aquatic Chemical Kinetics(水体化学动力学)》、《Environmental Particles(环境颗粒物)》等(Tang et a1．，1999a；Tang，1999b；Stumm，1987；Stumm，1990)，突出体现了该领域的进展与发展水平．随着研究的不断深入，一个困扰的问题显得越来越突出，也即对颗粒物的微界面形态结构的认识已成为该领域的前沿热点与核心所在．从简单的双电层结构，发展为恒定容量模式、扩散层模式、三电层模式、四层模式乃至多点位模式并加以多种修饰改进如非渗透固体或疏松可渗透等；从表面的简单吸附络合，延长扩展至多核络合物、簇、晶核、聚合物、沉淀物并引入表面覆盖、架桥等作用；从最初的纯金属氧化物体系研究扩展到其它矿物体系以及应用于天然土壤和沉积物；而现代光谱技术诸如粉末x射线衍射、红外／拉曼光谱、固态核磁共振、各类x射线吸收光谱等，作为强有力的工具更提供了多角度、多方面的综合判据．然而由于水体颗粒物组成的混杂性以及微界面过程的复杂性，对此仍然缺乏明确而深入的认识．
2．2 影响因素与作用机理研究
针对强化混凝的研究力度空前加大，同时也备受各方关注．对水体中有机物的特性和去除规律也进行了大量的、充分的研究工作，总结出一些规律(Kimberly et a1．，2000；Kirsten et a1．，2000；Stuartet a1． 1995； Randtke，1988； Huck et a1．， 1991；Edwards，1997)．通过研究发现，强化混凝过程中混凝剂的投加量是提高有机物去除率的重要影响因素，另外温度、pH值等对此也有一定影响(Edzwaldet a1．，1998；Edzwald et a1．，1999；USEPA，1999)．而且人们正在试图建立强化}昆凝过程中有机物的去除模式(Edwards，1997)．
强化混凝去除水体有机物的机理研究(Edzwaldet a1．，1998；Edzwald et a1．，1999)认为，对于大多数金属盐混凝剂去除有机物的机理主要有两点：1)在低pH值时，带负电性的有机物通过电中和作用同正电性的混凝剂水解产物形成不溶性化合物而沉降；2)在高pH值时，投加高剂量混凝剂时，金属水解产物对NOM 的吸附．然而对于复杂反应形成的产物从不同粒度的角度进行分离分级研究的工作仍然不多，尤其是混凝剂投加后一定条件下形成的胶体颗粒物往往会造成后续处理过程的问题如滤床的穿透与水头损失的增加等．混凝剂类型的影响作用：关于混凝剂类型对强化混凝影响的报道比较混乱，有些报道认为铁盐混凝剂的TOC去除效果好于铝盐(Edzwald et a1．，1999)，有些则相反；但是总体而言无机混凝剂的效果要好于有机合成混凝剂．造成不同效果的主要可能原因之一在于水温的影响作用，以及有机物的特殊化学组成与分布特征．另外，对于混凝剂形态组成的影响作用从物理、化学特征加以分析研究的工作仍然需要加强．
混凝剂投加量的影响作用：强化混凝的最初想法就是投加较单独降浊度时更多的混凝剂以达到降低TOC的目的．但是有些报道指出，如果调整到最优pH值，强化混凝的混凝剂投加量可以接近常
规混凝的投加量．pH值对强化混凝的影响作用：一些研究认为对
于混凝过程中有机物的去除而言，混凝中pH值比混凝剂的投加量影响更大，是有机物去除的决定性因素．对于铝混凝剂而言，最适于有机物去除的pH值在5．5—6．5之间．尽管一般而言，较低的pH值有利于有机物的去除，但是在实际操作中，混凝剂的类型、投加量、pH值都必须同时考虑．
温度对强化混凝的影响作用：低温对于常规混凝具有负面的影响作用．有研究显示，低温并不影响TOC的去除，但是对于分子量小于1000的低分子量有机物和色度起负面影响．温度的影响是复杂的，低温可能造成水的粘度上升，阻碍混凝剂的扩散和絮体沉降；而且可以影响水解动力学平衡，影响金属氢氧化物的形成；另外影响水的离子积常数，降低离子积常数，从而降低水中氢氧根的浓度．
同时，低温可能造成形成的絮体密实度较低、絮体较小，导致分离效果差．需要指出的是，对于TOC去除过程的研究通常采用滤膜过滤加以表征，从而一定程度上掩盖了不同条件下形成絮体的颗粒粒度分布以及絮体结构、沉降性能之间的差异．水体中有机物含量和组成的影响作用：对强化混凝存在一定的影响，可能加大混凝剂投量影响沉淀效果等(Edzwald et a1．，1999)．随着强化混凝的推广，强化混凝的副效应也逐步显现出来如腐蚀、残余铝、沉降性能变差、排泥量增大等问题．
近年来，对强化混凝进行了更深入的研究突出体现在对水体有机物的深入认识；有机物去除模式的研究；对有机物去除手段的综合利用等．对于有机物的去除模式已经有一些初步的结果，但是并不成熟，正在发展完善之中．有机物去除不仅仅利用强化混凝作为手段，已经有化学氧化、生物处理、过滤、吸附等众多方法．各种方法各有所长，目前集中在如何有效地、合理地配合使用这些手段．
随着对水体中有机物的特征以及对混凝过程研究的进一步深入，强调提出了强化混凝的整体效果优化；并且强化混凝的手段已经不再仅仅是控制pH值、提高投药量，而是有许多种可行性的选择．优化混凝是在强化混凝的基础上提出的具有多重目标的混凝过程．
3 研究发展方向(Dovelopment directions)
3．1 混凝剂及其形态组成的重要性
近几十年来，有关混凝剂化学、混凝过程化学的研究在各方面均取得了较大的进展，使人们得以从分子水平探讨混凝过程及混凝剂自身化学形态(包括溶液化学、颗粒与表面形态)的分布与转化规律，突出表现在混凝作用机理与IPF的研究生产与应用之中．对于传统无机盐混凝剂的作用机理自20世纪60年代的激烈争论后逐渐趋向物理观与化学观的统一，认为其通过水解形态的吸附电中和、网捕架桥作用使水体颗粒物聚集成长为粗大密实的絮体，在后续流程中得以去除，并建立了若干定量计算模式．同时对于IPF的作用机理也取得了一定的进展，与传统药剂的行为特征和效能之间的区别逐步得到明确(Wang，2002；Benschoten，1990)．然而，有关无机高分子絮凝剂(IPF)作用机理的认识很大程度上仍停留在假设推测基础上，缺乏实证性的理论研究，尤其是混凝剂投加后的形态转化规律．同时现有IPF为各种形态并存的混合体系，其作用机理显然为各种形态协同作用的结果．如何明确不同形态、粒度大小、荷电特性所相对应的混凝作用机制，仍有待于深入的实验研究来阐明．
投药量的影响作用，需要在明确常规药剂、纳米絮凝剂(AI13，的含量在70％ 以上)以及工业聚合铝的不同作用特征基础上，补充不同有机高分子絮凝剂的作用．进行有机高分子絮凝剂的选择，型号／种类／分子量／荷电特征的影响作用研究．进一步在恒定投药量下，考察不同有机高分子絮凝剂及其投药量的影响作用．同时结合不同投药量下，考察不同pH的影响作用，明确混凝剂的形态生成与转化特征及其在不同混凝过程中所发挥的不同作用机制．
随着混凝剂作用机理的深入研究，尤其是混凝剂投加后的形态转化规律得到逐步明确，对于既定水系和水质条件(包括如预氧化、预加酸碱等前处理过程所引起的水质变化)，如何明确不同形态、粒度大小、荷电特性所相对应的混凝作用机制，进行混凝剂的优化与选择显得十分重要．根据水体颗粒物、有机污染物等不同的水质目标，优化筛选高效混凝剂，确立最佳工艺去除目标．
3．2 反应器与反应条件的重要性
混凝过程是集众多复杂物理化学乃至生物反应于一体的综合过

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